污泥龄对活性污泥絮体中磷形态与分布的影响

污泥龄对活性污泥絮体中磷形态与分布的影响

王

恕1，方振东1，龙向宇1，2

，唐

然1，李达学1，王啟舟

1（1．后勤工程学院营房管理与环境工程系，重庆401311；2．后勤工程学院化学工程

与技术博士后流动站，重庆401311）摘

要：

以污泥龄分别为4和20d 的两组SBR 反应器为研究对象，利用SMT 法测定活性污

泥、细菌细胞和EPS 中磷的形态与分布，探讨了污泥龄对活性污泥中磷形态和分布的影响。研究

结果表明，高SRT 污泥的TP 含量约为低SRT 污泥的1．56倍，这主要是由于前者较后者有更高的OP 和AP 含量。高SRT 污泥中细菌细胞和EPS 的TP 含量均高于低SRT 污泥中的，且高SRT 污泥中EPS 的OP 含量远大于低SRT 污泥中的。高SRT 污泥的细菌细胞和EPS 分别较低SRT 污泥的细菌细胞和EPS 有更大的厌氧释磷量和好氧吸磷量，前者厌氧释磷和好氧吸磷主要源自其OP 含量的变化，后者则主要源自其IP 含量的变化；在厌氧/好氧反应过程中，污泥中EPS 的IP 含量改变主要源自其NAIP 含量的变化。

关键词：

生物除磷；

污泥龄；

胞外聚合物

中图分类号：X703

文献标识码：C 文章编号：1000－4602（2012）09－0092－05

基金项目：重庆市自然科学基金资助项目（CSTC2009BB7175）；中国博士后科学基金资助项目（20110491845）

Effect of SRT on Speciation and Distribution of Phosphorus in Activated

Sludge Floc

WANG Shu 1，FANG Zhen-dong 1，LONG Xiang-yu 1，2

，TANG Ran 1，

LI Da-xue 1，WANG Qi-zhou 1

（1．Department of Barracks Management and Environmental Engineering ，Logistical Engineering University of PLA ，Chongqing 401311，China ；2．Post Doctor Mobile Station of Chemical Engineering

and Technology ，Logistical Engineering University of PLA ，Chongqing 401311，China ）Abstract ：

The speciation and distribution of phosphorus in activated sludge ，bacterial cells and

EPS were determined using SMT method in two SBRs with SRT of 4d and 20d．The effect of SRT on the speciation and distribution of phosphorus in activated sludge floc were investigated．The results showed that TP content of the high SRT sludge was about 1．56times that of the low SRT sludge due to greater or-ganic phosphate （OP ）content and apatite phosphorus （AP ）content in the high SRT sludge．TP contents of both bacterial cells and EPS in high SRT sludge were more than those in low SRT sludge．Further-more ，OP content of EPS in high SRT sludge was much more than that in low SRT sludge．The phosphor-us released or absorbed by bacterial cells and EPS in high SRT sludge was more than that in low SRT sludge．The phosphorus released in anaerobic stage or absorbed in aerobic stage of high SRT sludge main-ly originated from OP content change ，while the phosphorus released in anaerobic stage or absorbed in aerobic stage of low SRT sludge mainly came from IP content change．Moreover ，in the course of anaero-

第28卷第9期2012年5月

中国给水排水

CHINA WATER ＆WASTEWATER Vol．28No．9May 2012

bic/aerobic reaction，IP content change of EPS in the two kinds of sludge was mostly attributed to NAIP content change．

Key words：biological phosphorus removal；SRT；EPS

近年来，研究者发现生物除磷过程不仅与细菌细胞有关，而且与EPS结合磷的作用有密切联系［1 3］。然而，已有的研究尚未考察运行参数对活性污泥絮体中磷形态和分布的影响。对于活性污泥处理系统而言，污泥龄对微生物菌群结构、细菌细胞的代谢途径与代谢活性有重要的影响，是活性污泥系统最重要的运行参数［4，5］。笔者采用厌氧/好氧方式运行的两组不同污泥龄（SRT）的SBR反应器作为研究对象，采用超声波—树脂法提取EPS［6］，采用欧洲标准测试测量组织提出的SMT协议［7］测量5种不同形态磷的含量，考察SRT对活性污泥絮体、细菌细胞和EPS中磷形态和分布的影响，旨在为进一步深入剖析磷在细菌细胞、EPS与液相三者之间的转移规律奠定基础。

1材料与方法

1.1仪器与试剂

TDL－5－A型离心机、GL－20G型高速冷冻离心机、CY－5D型超声波仪（探头直径为25mm）、001?7凝胶型阳离子交换树脂、ZR4－6型混凝试验搅拌机，试验所用其他试剂均为进口或国产分析纯和优级纯。

1.2活性污泥的培养与来源

两组实验室SBR反应器的进水均采用人工配水，各反应器进水的微量元素相同［8］；进水以葡萄糖、可溶性淀粉和蛋白胨作为复合碳源，以KH2PO4作为磷源，以蛋白胨和NH4Cl为氮源，COD?N?P 为100?5?2。通过排泥控制两组反应器的SRT，其中1#反应器的SRT约为4d，2#反应器的SRT约为20d。两组反应器的运行周期均为12h，其中进水5 min、厌氧搅拌3h、曝气7h、沉淀110min、排水5 min。分别在反应0、0．5、1、3、4、7和10h时取样，0．5、1和3h的污泥样品为厌氧污泥，4、7与10h的污泥样品为好氧污泥。

1.3EPS和细菌细胞的分离方法

将活性污泥样品于4500r/min下离心25min，弃除离心后的上清液，补充pH值=7．0的二次蒸馏水，使污泥浓度约为8000mg/L（以单位体积混合液含有的VSS质量计），并搅拌均匀。量取40mL 清洗后的污泥，于冰水浴中用21kHz、36W的超声波作用2min。向超声波作用后的污泥投加80g/g （以单位质量VSS投加的树脂质量计）001?7型阳离子交换树脂，在冰水浴中于600r/min下反应45 min。离子交换反应后，用孔径为250μm的尼龙筛网滤除树脂颗粒，得到EPS和污泥颗粒的混合液。最后，采用冷冻离心机将混合液于10000r/min、（0?2）?下进行2次20min的离心分离，2次离心后的上清液为EPS，离心沉淀物视为细菌细胞［1］。

1.4测量方法

采用欧洲标准测试测量组织提出的SMT协议分别测量污泥和细菌细胞中磷的形态和含量［8］，见图1

。

图1SMT流程

Fig．1Flow chart of SMT

SMT法将所提取的磷分为5种：非磷灰石无机磷（NAIP，是指与Fe、Mg、Al氧化物及其氢氧化物结合的磷，不稳定态磷也包括在其中）、磷灰石无机磷（AP，是指钙磷，包括与Ca结合的各种磷）、无机磷（IP）、有机磷（OP）以及总磷（TP）。利用差减法计

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算得到EPS中不同形态磷的含量。

多糖采用蒽酮法测定，以葡萄糖为标准物质；蛋白质和腐殖酸采用修正的Folin酚法测定，分别以牛蛋白血清和腐殖酸钠为标准物质；DNA采用二苯胺法测定，以2－脱氧－D核糖为标准物质［9］。EPS 的聚合物总含量以其多糖、蛋白质、腐殖酸和DNA 含量之和表示，污泥的含量用VSS表示，细菌细胞的含量以污泥单位VSS中的细菌细胞质量表示。

2结果与分析

2.1厌氧/好氧过程中EPS和细菌细胞含量的变化

从试验可以看出，厌氧/好氧过程中两组SBR 反应器的VSS均随生化反应的进行而逐渐增大，说明两组SBR反应器利用底物进行合成代谢，表现为微生物数量的增加。两组SBR反应器中污泥絮体的EPS含量在厌氧时降低。对于1#反应器，EPS含量由初始的（406．6?10．1）mg/g（以从单位质量VSS提取得到的聚合物总量计，下同）下降至3h的（374．3?3．4）mg/g。对于2#反应器，EPS含量由初始的（203．9?2．7）mg/g上升至0．5h的（238．9?1．0）mg/g；3h时EPS含量降低为（204．5?0．5）mg/g。在好氧反应过程中，1#反应器的EPS含量逐渐增大，10h时增大为（414．1?7．1）mg/g；2#反应器的EPS含量略有增大，10h时增大为（206．2?3．6）mg/g。两组SBR反应器提取EPS后的细菌细胞含量变化不大，1#反应器污泥絮体中的细菌细胞含量为578．2 589．4mg/g，2#反应器污泥絮体中的细菌细胞含量为595．3 618．4mg/g。

2.2污泥龄对污泥中磷形态和含量的影响

试验结果表明，1#反应器中活性污泥的TP含量为15．74 19．49mg/g（以单位质量VSS中磷的质量计，下同）、IP含量为9．73 12．04mg/g、OP含量为5．98 7．25mg/g、NAIP含量为6．05 8．64mg/g、AP含量为2．93 3．59mg/g。2#反应器中活性污泥的TP含量为22．78 31．12mg/g、IP含量为12．49 15．94mg/g、OP含量为10．20 14．83mg/g、NAIP含量为5．62 8．50mg/g、AP含量为6．20 7．15mg/g。可知，高SRT的污泥比低SRT的污泥有更高的磷含量，前者的TP含量约为后者的1．56倍、IP含量约为后者的1．33倍、OP含量约为后者的1．95倍、NAIP含量约为后者的1．00倍、AP含量约为后者的2．05倍。可以看出，高SRT污泥和低SRT污泥的NAIP含量差别不大，因此高SRT污泥中TP含量明显大于低SRT污泥的关键因素是前者较后者有更高的OP和AP含量。

两组反应器的污泥在厌氧/好氧过程中均表现为厌氧过程释磷、好氧过程吸磷。对于1#反应器，在厌氧过程（0 3h）中污泥的TP含量由（18．66?0．22）mg/g减小至（15．74?0．09）mg/g；好氧反应过程（4 10h）中TP的含量升高，10h时增大为（19．49?0．05）mg/g。对于2#反应器，在厌氧过程（0 3h）中污泥的TP含量由（29．72?0．06）mg/g 减小至（22．78?2．08）mg/g；好氧反应过程（4 10 h）中TP的含量升高，10h时增大为（31．12?0．12）mg/g。由于1#和2#反应器的污泥浓度相同，这就说明高SRT的污泥比低SRT的污泥有更强的厌氧释磷和好氧吸磷能力。

在厌氧/好氧反应过程中，污泥中不同形态的磷表现出不同的变化规律。对于1#反应器，在厌氧过程的0 3h，污泥的IP含量由（11．60?0．17）mg/g 减小为（9．73?0．12）mg/g，OP含量由（7．01?0．06）mg/g减小为（5．98?0．10）mg/g，NAIP含量由（8．47?0．16）mg/g减小为（6．05?0．09）mg/g；好氧反应结束时，污泥的IP含量、OP含量、NAIP含量分别增大为（12．04?0．02）、（7．25?0．18）、（8．64?0．12）mg/g。对于2#反应器，在厌氧过程的0 3h，污泥的IP含量由（15．15?0．47）mg/g 减小为（12．49?0．13）mg/g，OP含量由（14．15?0．09）mg/g减小为（10．20?0．76）mg/g，NAIP含量由（8．26?0．89）mg/g减小为（5．62?0．58）mg/g；好氧反应结束时，污泥的IP、OP、NAIP含量分别增大为（15．94?0．20）、（14．83?2．38）、（8．50?0．03）mg/g。然而，两组反应器污泥的AP含量在厌氧/好氧反应过程中表现出持续增大的趋势，1#反应器的AP含量在厌氧反应过程中由（2．97?0．04）mg/g 增大为（3．32?0．09）mg/g，好氧结束前为（3．59?0．02）mg/g；2#反应器的AP含量在厌氧反应过程中由（6．40?0．12）mg/g增至（6．49?0．48）mg/g，好氧结束前为（7．15?0．52）mg/g。上述结果说明，活性污泥絮体厌氧释磷是污泥中IP直接释放和OP分解释放综合作用的结果，而好氧吸磷是污泥絮体中IP直接结合和OP合成贮存综合作用的结果。虽然厌氧过程中污泥絮体的AP含量增加，但NAIP 的减少量大于AP的增加量，宏观上仍表现为絮体

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中IP含量减少。

2.3污泥龄对细菌细胞中磷形态和含量的影响

1#反应器中活性污泥细菌细胞的TP含量为12．00 15．35mg/g（以单位质量细菌细胞中磷的质量计，下同）、IP含量为5．79 7．90mg/g、OP含量为6．07 7．35mg/g；2#反应器中活性污泥细菌细胞的TP含量为18．00 22．33mg/g、IP含量为6．11 7．74mg/g、OP含量为11．77 13．80mg/g。上述结果表明，高SRT的污泥细菌细胞比低SRT的污泥细菌细胞有更高的磷含量，前者的TP含量约为后者的1．48倍、IP含量约为后者的1．03倍、OP含量约为后者的1．90倍。1#反应器中活性污泥细菌细胞的NAIP含量为3．80 5．61mg/g、AP含量为1．06 1．76mg/g，NAIP占IP的比例为65．6% 74．6%，AP占IP的比例为14．5% 25．2%；2#反应器中活性污泥细菌细胞的NAIP含量为0．68 1．39 mg/g、AP含量为4．91 5．94mg/g，NAIP占IP的比例为11．1% 18．0%，AP占IP的比例为76．7% 80．7%。由以上数据可知，高SRT污泥中细菌细胞的TP含量明显大于低SRT污泥中细菌细胞的，这主要是由于前者较后者有更高的OP含量。低污泥龄下细菌细胞中的IP主要以NAIP的形式存在，高污泥龄下细菌细胞中的IP主要以AP的形式存在，这可能是由于不同污泥龄下优势菌种类之间的差异造成的。

在厌氧阶段，1#反应器的活性污泥中细菌细胞的TP含量由初始的（14．45?0．35）mg/g降低到3 h的（12．00?0．37）mg/g，降低了约2．45mg/g；IP 含量由初始的（7．31?0．07）mg/g降低到3h的（5．79?0．09）mg/g，降低了约1．52mg/g，占厌氧阶段释磷量的62．0%。2#反应器的活性污泥中细菌细胞的TP含量由初始的（21．68?0．22）mg/g降低到3h的（18．00?0．90）mg/g，降低了约3．68 mg/g；IP含量由初始的（7．27?0．16）mg/g降低到3h的（6．11?0．47）mg/g，降低了约1．16mg/g，占厌氧阶段释磷量的31．5%。在好氧阶段，1#反应器的活性污泥中细菌细胞的TP含量在10h时升高到（15．35?0．10）mg/g，升高了约3．35mg/g；IP含量在10h时升高到（7．90?0．12）mg/g，升高了约2．11mg/g，占好氧阶段除磷量的63．0%。2#反应器的活性污泥中细菌细胞的TP含量在10h时升高到（22．33?0．65）mg/g，升高了约4．33mg/g；IP含量在10h时升高到（7．74?0．06）mg/g，升高了约1．63mg/g，占好氧阶段除磷量的37．6%。由以上数据可知，高SRT污泥中细菌细胞的厌氧释磷量和好氧吸磷量都大于低SRT污泥中细菌细胞的，且前者厌氧释磷和好氧吸磷源自其OP的合成和分解，后者则主要与其IP含量变化有关。

2.4污泥龄对EPS中磷形态和含量的影响

由试验可知，1#反应器的活性污泥中EPS的TP 含量为23．22 25．27mg/g（以单位质量EPS中磷的质量计，下同）、IP含量为16．42 17．93mg/g、OP 含量为6．25 7．07mg/g、NAIP含量为10．19 12．92mg/g、AP含量为5．33 6．74mg/g，其中IP 占TP的比例约为70．4% 72．9%，NAIP占IP的比例约为60．2% 72．2%。2#反应器的活性污泥中EPS的TP含量为57．25 85．19mg/g、IP含量为41．73 54．49mg/g、OP含量为14．50 31．32mg/g、NAIP含量为25．42 37．14mg/g、AP含量为14．01 17．18mg/g，其中IP占TP的比例约为62．4% 74．6%，NAIP占IP的比例约为65．2% 70．7%。上述结果说明，两组活性污泥的EPS中IP含量高于OP含量，且IP主要以NAIP的形式存在。高SRT 污泥的EPS比低SRT污泥的EPS有更高的磷含量，前者的TP含量约为后者的2．98倍、IP含量约为后者的2．77倍、OP含量约为后者的3．54倍、NAIP含量约为后者的2．78倍、AP含量约为后者的2．55倍。可以看出，高SRT污泥中EPS的OP含量比低SRT污泥中EPS的高，是其TP含量明显高于后者的关键因素。

在厌氧阶段，1#反应器的活性污泥中EPS的TP 含量由初始的（24．96?0．56）mg/g降低到3h的（23．22?0．15）mg/g，降低了约1．74mg/g；其IP含量由初始的（17．93?0．10）mg/g降低到3h的（16．92?0．52）mg/g，降低了约1．01mg/g，占厌氧阶段释磷量的58．0%；其OP含量由初始的（6．86?0．08）mg/g降低到3h的（6．44?0．58）mg/g，降低了约0．42mg/g，占厌氧阶段释磷量的24．1%；其NAIP含量由初始的（12．92?0．11）mg/g降低到3 h的（10．19?0．20）mg/g，降低了约2．73mg/g；其AP含量由初始的（5．77?0．06）mg/g上升到3h的（6．74?0．21）mg/g，升高了约0．97mg/g。2#反应器的活性污泥中EPS的TP含量由初始的（80．04?2．37）mg/g降低到3h的（57．25?9．89）mg/g，降

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低了约22．79mg/g；其IP含量由初始的（52．24?1．98）mg/g降低到3h的（42．70?4．58）mg/g，降低了约9．54mg/g，占厌氧阶段释磷量的41．9%；其OP含量由初始的（29．20?0．78）mg/g降低到3h 的（14．50?2．85）mg/g，降低了约14．70mg/g，占厌氧阶段释磷量的64．5%；其NAIP含量由初始的（36．92?3．78）mg/g降低到3h的（25．42?2．59）mg/g，降低了约11．50mg/g；其AP含量由初始的（14．05?1．16）mg/g上升到3h的（16．95?2．05）mg/g，上升了约2．90mg/g。

好氧阶段，1#反应器的活性污泥中EPS的TP 含量升至10h的（25．27?0．81）mg/g，升高了约2．05mg/g；其IP含量升高到10h的（17．86?0．27）mg/g，增长了约0．94mg/g，占好氧阶段TP增长量的55．6%；其OP含量升高到10h的（7．07?0．09）mg/g，增长了约0．63mg/g，占好氧阶段TP增长量的30．7%；NAIP含量升高到10h的（12．90?0．16）mg/g，升高了约2．71mg/g；其AP含量降低到10h 的（6．31?0．19）mg/g，降低了约0．43mg/g。2#反应器的活性污泥中EPS的TP含量升高到10h的（85．19?2．61）mg/g，升高了约27．94mg/g；其IP 含量升高到10h的（54．49?0．32）mg/g，增长了约11．79mg/g，占好氧阶段TP增长量的42．2%；其OP 含量上升到10h的（31．32?3．12）mg/g，增长了约16．82mg/g，占好氧阶段TP增长量的60．2%；NAIP 含量升高到10h的（37．14?1．16）mg/g，升高了约11．72mg/g；其AP含量上升到10h的（17．18?2．68）mg/g，升高了约0．23mg/g。上述结果说明，高SRT污泥的EPS比低SRT污泥的EPS有更大的厌氧释磷量和好氧吸磷量，前者的厌氧释磷量和好氧吸磷量主要源自其OP含量的变化，后者则主要与其IP含量的变化有关；两组反应器的污泥中EPS 的IP含量在厌氧阶段降低、在好氧阶段上升主要源自其NAIP含量的变化。

3结论

①高SRT污泥比低SRT污泥有更高的TP含量，前者约为后者的1．56倍，这主要是由于前者有更高的OP和AP含量。

②高SRT污泥中细菌细胞和EPS的TP含量均大于低SRT污泥的，且高SRT污泥中EPS的OP 含量远大于低SRT污泥中EPS的。

③高SRT污泥的细菌细胞和EPS分别比低SRT污泥有更大的厌氧释磷量和好氧吸磷量，且前者的厌氧释磷和好氧吸磷主要源自其OP含量的变化，后者则主要源自其IP含量的变化；在厌氧/好氧反应过程中，污泥中EPS的IP含量改变主要源自其NAIP含量的变化。

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E－mail：fzdhg@tom．com

通讯作者：方振东

收稿日期：2011－11－30

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活性污泥系统异常问题及其解决方法

活性污泥系统异常问题及其解决方法 (1)污泥性状异常、污泥膨胀及其异常 出水中悬浮固体(ESS)的多少会极大地影响到处理的效果。由于进水中SS大部分已通过格栅、沉砂、初沉等预处理工艺而被去除，残留的少量SS在进入曝气池后被活性污泥所吸附并构成了污泥的组成部分，因此ESS实际上系由外漂的污泥所组成，ESS的多寡与活性污泥的沉降凝聚性能以及二沉池的运行工况有关。对正常的处理系统，ESS应小于30mg／L或仅占活性污泥浓度的0.5％以下，即曝气池中污泥质量浓度为2～4g／L时，ESS应为10—20mg／L。若超过这一限度，即说明污泥性状不良，其往往是因大块或小颗粒污泥上浮及污泥膨胀所致。 ①大块污泥上浮沉淀池断断续续见有拳头大小污泥上浮。 引起大块污泥上浮有两种情况。 a.反硝化污泥上浮污泥色泽较淡，有时带铁锈色。造成原因是曝气池内硝化程度较高，含氮化合物经氨化作用及硝化作用被转化成硝酸盐，N03-—N浓度较高，此时若沉淀池因回流比过小或回流不畅等原因使泥面升高，污泥长期得不到更新，沉淀池底部污泥可因缺氧而使硝酸盐反硝化，产生的氮气呈小气泡集结于污泥上，最终污泥大块上浮。 改进办法是：加大回流比，使沉淀池污泥更新并降低污泥池泥层；减少泥龄，多排泥以降低污泥浓度；还可适当降低曝气池的DO水平。上述措施可降低硝化作用，以减少硝酸盐的来源。 b.腐化污泥腐化污泥与反硝化污泥的不同之处在于污泥色黑，并有强烈恶臭。产生原因为二沉池有死角，造成积泥，时间长后，即厌氧腐化，产生H2S，C02，H2等气体，最终使污泥向上浮。 解决办法为消除死角区的积泥，例如经常用压缩空气在死角区充气，增加污泥回流等。对容易积泥的区域，应在设计中设法予以改进。 ②小颗粒污泥上浮小颗粒污泥不断随出水带出，俗称漂泥。 引起漂泥的原因大致可分如下几种。 a.进水水质，如pH值、毒物等突变，使污泥无法适应或中毒，造成解絮。 b.污泥因缺乏营养或充氧过度造成老化。 c.进水氨氮过高、C／N过低，使污泥胶体基质解体而解絮。 d.池温过高，往往超过40℃。 e.机械曝气翼轮转速过高，使絮粒破碎。 解决办法为弄清原因，分别对待。在污泥中毒时，应停止有毒废水的进入；对缺乏营养、污泥老化和解絮污泥，需适当投加营养，采取复壮措施。 ③污泥膨胀在活性污泥系统中，有时污泥的沉降性能转差、密度减轻、SVI值上升，污泥在二沉池沉降困难、泥面上升，严重时污泥外溢、流失，处理效果急剧下降，这一现象称为污泥膨胀。它是活性污泥法工艺中最为棘手的问题。 a．丝状细菌的生理特点 比表面积大、沉降压缩性能差；耐低营养；耐低氧；适合于高CAN的废水；某些丝状菌对环境有特殊的要求，如贝氏细菌、发硫细菌必须在废水含有还原性硫化物时才能大量生长。 b．控制丝状菌污泥膨胀的方法 采用化学药剂杀灭丝状菌丝状菌因与环境接触表面积大，故对药物较为敏感，在加药剂量合适时，可做到既杀灭丝状细菌，又不至于过多地损伤菌胶团细菌，在丝状菌明显受到抑制后，即可停止加药，并投加营养，采取适当复壮措施。 常用的药物及剂量如下： 漂白粉量按有效氯为MLSS的0.5％-0.8％投加； 投加液氯或漂白粉，使余氯为lmg/L时球衣菌经30min死亡；余氯为5mg／L时，球衣菌经120min 死亡； 加废碱液使曝气池pH值上升至8.5-9.0，维持一段时间后，镜检可见丝状菌萎缩、断裂。 上述方法在生产中应用时，最好先通过小样试验，以确定合适的投加量。由于微生物具有较强

活性污泥及各种因素对其的影响

目录 1基本简介 2发展历程 3影响因素 4处理方法 5基本流程 6相关政策 展开 1基本简介 2发展历程 3影响因素 3.1营养物质平衡 3.2溶解氧 3.3PH值 3.4水温 3.5有毒物质 4处理方法 5基本流程 6相关政策 1基本简介 活性污泥是一种好氧生物处理方法．活性污泥基本概念 是由1912年英国人Clark and Cage发现对废水进行长时间曝气会产生污泥并使水质明显改善，其后Arden and Lackett进一步研究，发现由于实验容器洗不干净，瓶壁留下残渣反而使处理效果提高，从而发现活性微生物菌胶团，定名为

活性污泥而来。 活性污泥中复杂的微生物与废水中的有机营养物形成了复杂的食物链。 2发展历程 1912年英国的克拉克（Clark）和盖奇（Gage）发现，对污水长时间曝气会产生污泥，同时水质会得到明显的改善。继而阿尔敦（Arden）和洛开脱（Lockgtt）对这一现象进行了研究。曝气试验是在瓶中进行的，每天试验结束时把瓶子倒空，第二天重新开始，他们偶然发现，由于瓶子清洗不完善，瓶壁附着污泥时，处理效果反而好。由于认识了瓶壁留下污泥的重要性，他们把它称为活性污泥。随后，他们在每天结束试验前，把曝气后的污水静止沉淀，只倒去上层净化清水，留下瓶底的污泥，供第二天使用，这样大大缩短了污水处理的时间。这个试验的工艺化便是于1916年建成的第一个活性污泥法污水处理厂。在显微镜下观察这些褐色的絮状污泥，可以见到大量的细菌，还有真菌，原生动物和后生动物，它们组成了一个特有的生态系统。正是这些微生物（主要是细菌）以污水中的有机物为食料，进行代谢和繁殖，才降低了污水中有机物的含量。活性污泥可分为好氧活性污泥和厌氧颗粒活性污泥。 3影响因素 3.1营养物质平衡 参与活性污泥处理的微生物，在其生命活动过程中，需要不断从周围环境的污水中吸取其所必须的营养物质，包括：碳源、氮源、无机盐类以及某些生长素等。待处理的污水中必须充分含有这些物质。碳是构成微生物细胞的重要物质，参与活性污泥处理的微生物对碳源需求量较大，一般以BOD5计，不应低于100mg/L。生活污水碳源比较充足，对于一些碳源不足的工业废水则应补充碳源，如生活污水或是淀粉等。 氮是组成微生物细胞内蛋白质和核酸的重要元素，氮源可来自N2、NH3、NO3等无机氮化合物，也可以来自蛋白质、胨（音dong）以及氨基酸等有机含氮化合物。生活污水中

有关影响土壤酶活性因素的分析报告

关于影响土壤酶活性因素的研究 摘要：本文对国内外土壤酶活性影响因素的研究进行了综述,总结了土壤微生物、团聚体、农药、重金属和有机物料等对土壤酶活性的影响,并对土壤纳米粒子与土壤酶活性关系的研究发展前景进行了展望。 关键词：土壤酶活性;微生物;团聚体;重金属;有机物料 Study progress on factors affecting soil enzyme activity Abstracts:In this article,the study on factors affecting soil enzyme activity in recent years was reviewed. Several aspects such as microbial,aggregation,heavy metals,organic manure and so on were included.At the same time,the effects of the soil inorganic nanometer particle (SINP) on soil enzyme activity inthe future research was forecasted. Key words:soil enzyme activity;microbial;aggregation;heavy metals;organic manure 酶是土壤组分中最活跃的有机成分之一,土壤酶和土壤微生物一起共同推动土壤的代谢过程[1]。土壤酶来源于土壤中动物、植物和微生物细胞的分泌物及其残体的分解物,其中微生物细胞是其主要来源[1,2]。土壤中广泛存在的酶类是氧化还原酶类和水解酶类,其对土壤肥力起重要作用。土壤中各有机、无机营养物质的转化速度,主要取决于转化酶、蛋白酶磷酸酶、脲酶及其他水解酶类和多酚氧化酶、硫酸盐还原酶等氧化还原酶类的酶促作用[2]。土壤酶绝大多数为吸附态,极少数为游离态,主要以物理和化学的结合形式吸附在土壤有机质和矿质颗粒上,或与腐殖物质络合共存[3]。 土壤酶活性反映了土壤中各种生物化学过程的强度和方向[4],其活性是土壤肥力评价的重要指标之一,同时也是土壤自净能力[1]评价的一个重要指标。土壤酶的活性与土壤理化特性、肥力状况和农业措施有着显著的相关性[5]。因此,研究土壤酶活性的影响因素,提高土壤酶活性,对改善土壤生态环境,提高土壤肥力有重要意义。本文对土壤酶活性影响因子的研究

活性污泥中的主要微生物类群和作用

活性污泥中主要微生物类群的特征及作用 活性污泥是活性污泥处理系统中的主体作用物质,在废水生物处理中,不论采用何种方法处理构筑物及何种工艺流程,都是通过处理系统中活性污泥或生物膜微生物的新陈代谢的作用,使活性污泥具有将有机污染物转化为稳定无机物的活力,在有氧的条件下,将废水中的有机物氧化分解为无机物,从而达到废水净化的目的。处理后出水水质的好坏同组成活性污泥的微生物的种类、数量及其活性有关。 活性污泥是由细菌、微型动物为主的微生物与悬浮物质、胶体物质混杂在一起所形成的茶褐色的絮凝体。其中的微生物主要由细菌组成,细菌主要有菌胶团细菌和丝状菌,数量可占污泥中微生物总量的90 %～95 %左右,细菌在有机废水的处理中起着最重要的作用,如在A - B 活性污泥法中,A 段在很高的负荷下运行,停留时间、污泥龄期都相对较短,在这种情况下,较高级的真核微生物无法生存,只有某些短世代的原核细菌才能适应、生存并得以生长繁殖。此外,活性污泥中还有原生动物和后生动物等微型动物< 1 > 。 在处理生活污水的活性污泥中存在大量的原生动物和部分微型后生动物,通过辨别认定其种属,据此可以判别处理水质的优劣,因此将微型动物称为活性污泥系统中的指示生物< 2 > 。 1 微生物类群的分类 1. 1 肉足虫 其细胞质可伸缩变动而形成伪足,作为运动和摄食的胞器,常见的有变形虫和表壳虫。 1. 2 鞭毛虫 具有一根或一根以上的鞭毛,鞭毛是其运动器官,常见的有滴虫、聚屋滴虫、眼虫、豆形虫和粗袋鞭虫等。 1. 3 纤毛虫 动物周身表面或部分表面具有纤毛,作为运动或摄食的工具,具有胞口、口围等吞噬和消化的器官,分固着型和游泳型两种,常见的游泳型有漫游虫、草履虫、管叶虫、斜管虫等;常见的固着型有钟虫、盖虫、独缩虫、聚缩虫、吸管虫、累枝虫等。 1. 4 后生动物 在活性污泥系统中是不经常出现的,在出水水质较好或较稳定时出现,常见的有轮虫、红斑票贝体虫等。根据污水厂两年的镜检记录,红斑票贝体虫平时几乎不见,多在8 ,9 月份出现,这时水温较高,一般为22 ℃左右。 2 代谢捕食方式 1) 通过体表吸收溶解性的有机物,吞噬废水中细小的有机物颗粒,经过新陈代谢作用,然后使之氧化分解为稳定的无机物。 2) 捕食细菌或游离细菌,维持活性污泥系统中生态平衡及改善出水水质。通过捕食细菌,能促进细菌的生长,使细菌的生长能维持在对数生长期,防止种群的衰老,提高细菌的活力;由于游

活性污泥

1.活性污泥絮体绒粒大小为0.02-0.2mm，比表面积为20-100cm2/mL之间，呈弱酸性（pH 约为6.7）。 2.好氧活性污泥中的微生物浓度常用MLSS或MLVSS表示，一般城市污水处理中，MLSS 保持在2000-3000mg/L.。 3.好氧活性污泥中有细菌、酵母菌、霉菌、放线菌、藻类、原生动物和某些微型后生动物。 4.好氧生物膜：在好氧区域，则可见丝状真菌，他们只存在于有溶解氧的层次内。在正常 情况下，真菌常受细菌竞争抑制，只有在PH较低或在特殊的工业废水中，真菌的数量才可能超过细菌。 5.细菌的依形态分有：球菌、杆菌、螺旋菌、丝状菌。 原生动物： 6.在自然水体中，鞭毛虫喜在多污带和α-中污带生活。在污水生物处理系统中，活性污泥 培养初期或在处理效果较差时鞭毛虫大量出现。 7.变形虫喜在自然水体α-中污带或β-中污带中生活，在污水生物处理系统中，则在活性 污泥培养中期出现。 8.多数游泳型纤毛虫生活在α-中污带和β-中污带，少数出现在寡污带，在污水生物处理 中，当活性污泥培养中期或在处理效果较差时出现。 9.固着型纤毛虫，尤其是钟虫，喜在寡污带中生活，他们是水体自净程度高、污水生物处 理效果好的指示生物。 10.多数吸管虫出现在β-中污带，少数出现在α-中污带和多污带。污水生物处理效果一般 时，易出现。 后生动物： 11.轮虫适应PH范围广，许多种喜在PH6.8左右生活。轮虫对溶解氧的要求较高，它是水 体寡污带和污水生物处理效果优良的指示生物。 12.线虫有好氧性和兼性厌氧线虫。在缺氧时，兼性厌氧线虫大量繁殖。线虫是污水净化程 度差的指示生物。 13.寡毛类动物，顠体虫、颤蚯蚓及水丝蚓等，身体细长分节，每节两侧长有刚毛，靠刚毛 爬行运动，体表有带色泽的油点，是活性污泥中体型最大的动物。顠体虫分部很广，适宜生长温度为20℃，夏、秋两季可在水体中生长；温度降至6℃以下时，活力下降，并形成胞囊。 14.浮游甲壳动物以淡水种为最多，是水体污染和水体自净的指示生物。水蚤的血液含血红 素，血红素的含量随环境中溶解氧的高低而变化，水体中含氧量低，水蚤中的血红素含量高；水体中含氧量高，水蚤的血红素含量低。在污染水体中水蚤颜色比在清水中红一些。 15.苔藓虫较少生活在淡水中，喜欢在较清洁、富含藻类、溶解氧充足的水体中生活，能适 应各地带的温度。 活性污泥法影响因素： 16.溶解氧：2mg/L 17.营养物：BOD5负荷:0.3kg/(kg.d),高负荷达2 kg/(kg.d),一般BOD5：N:P=100:5:1。 18.PH:6.5-9.0 19.T:20-30℃ 活性污泥的评价指标： 20.在性能良好的活性污泥中，占优势的主要是以菌胶团存在的细菌和固着型纤毛类原生动物，如钟虫、盖纤虫和等枝虫等。 21.

活性污泥中的指示生物

活性污泥中的微生物，主要有细菌、原生动物和藻类三种，此外还有真菌、病菌等。微生物中细菌是分解有机物的主角，其次原生动物也有一定的作用。活性污泥中主要以菌胶团和丝状菌存在，游离的细菌较少。活性污泥中原生动物较多，经常出现的原生动物主要有钟虫类、盾纤虫、漫游虫、吸管虫、变形虫等。此外还有一些后生动物，如轮虫和线虫。可以所，活性污泥是一个广阔的微生物世界。对工艺管理者来说，应会识别微生物，并了解它对污水处理过程的指示作用。 下面是几钟生物相对活性污泥的指示情况： 1、活性污泥良好时出现的微生物主要有：钟虫类、盾纤虫、盖纤虫、累枝虫、聚缩虫、内管虫、独缩虫等吸附性原生动物。如果此类微生物占总数的80%以上，个体在1000个/mL以上的话，应该判断为具有高净化效率的活性污泥。 2、活性污泥处于恶劣状况时出现的微生物主要：波豆虫、豆型虫、草履虫、弹跳虫、屋滴虫（大多数为游泳型），可以判断为絮凝体细碎。严重恶化时原生动物和后生动物消失。 3、在活性污泥分散解体时出现微生物：辐射变形虫、多核变形虫、扇形变形虫等肉足类。可判断为絮体变小出水混浊，SS升高，而这类微生物急增时必须调整工艺状态，减少回流污泥量和通气量，则可以印制污泥解体。 4、在活性污泥出现恢复时出现的微生物主要有：漫游虫、徐叶虫、徐管虫、尖毛等（全毛类） 5、在活性污泥膨胀时出现的微生物主要有：浮游球衣藻和霉菌。丝壮菌是造成污泥膨胀的诱导生物，丝壮菌大量增殖是，则吸附型的原生动物急剧减少，污泥性能恶化，形成所谓的漂泥现象。一旦出现丝壮菌增殖的趋势，4-7天后SVI急剧上升甚至会超过200。 6、进水负荷低时出现的微生物主要有：游仆虫、狭甲虫等生物。判断为有机物较少，应增大曝气量。溶解氧不足时出现的微生物主要有；扭头虫、丝壮菌等，此时污泥发黑并放出腐臭味，应增大曝气量。曝气过量时出现的微生物主要有：肉足类及轮虫类，包括阿米巴虫，高负荷和毒物流入时出现的微生物主要有；盾纤虫和钟虫的锐减是负荷过高和毒物流入的征兆，大多数微生物灭绝时活性污泥已被破坏，必须进行恢复。 7、钟虫不活跃或呆滞，往往是曝气池供气不足。当发现没有钟虫，却有大量的游动纤毛虫如个种数量较多的草履、漫游虫、豆型虫、波豆虫等，而细菌则以游离细菌为主，此时表明水中的有机物还很多，处理效果很差。如果原水水质良好，突然出现固定纤毛虫减少，游泳纤毛虫增加的现象，预示水质要变差，逐渐出现游动纤毛虫，水质将向好的方向发展，直致变为固定纤毛虫为主，则水质变得良好。 8、镜检中发现积硫较多的丝硫细菌，游动细菌时，往往是曝气时间不足，空气量不够，流量过大，或水温较低，处理效果较差。 9、在大量钟虫存在的情况下盾纤虫数量多而且越来越活跃，这读曝气池工作不利。要注意，可能悟泥会变得松散，如果钟虫量递减，盾纤虫量递增，则替伏着污泥膨胀的可能。当发现等枝虫成堆出现，并不活跃，肉眼能见污泥中有小白点，同时发现贝氏硫菌和丝硫菌积硫点十分明显，则表明曝气池溶

氯离子对活性污泥系统的影响及对策

氯离子对活性污泥系统的影响及对策 一、盐度（氯离子）对活性污泥系统的影响 在实际的工程应用中，有关研究表明，当氯化物的含量高于5~8 g/L 的时候，将对传统的好氧废水处理工艺产生影响。无机盐类在微生物生长过程中起着促进酶反应、维持膜平衡和调节渗透压的重要作用。但盐浓度过高，会对微生物的生长产生抑制，其主要原因在于：（1）盐浓度过高时渗透压高，使微生物细胞脱水，引起细胞原生质分离；（2）在含盐浓度高的情况下，盐析作用会使脱氢酶活性降低；（3）高氯离子浓度对细菌有毒害作用；（4）由于水的密度增加，活性污泥容易上浮流失。 不同的处理工艺影响微生物的耐盐范围。以下为报道的几种生物处理方法中NaCl浓度的限制量。 常规活性污泥系统受到高盐废水冲击时，常出现的问题为：盐度适应差、盐度变化影响大、有机物降解速率缓慢、污泥流失严重。 1、氯离子对系统DO的影响 随着盐度的升高，系统的DO水平值变低。在高的渗透压条件下，微生物耗氧速率增加。耗氧速率的增加不是为了有机物的降解，而是为了能够抵御高盐环境所产生的阻害作用。 2、氯离子对有机物降解的影响 总体上随着盐度的上升，有机物的去除率下降。造成这一现象可的原因，其一可能是盐度抑制了污水处理微生物的活性。由于盐度的增加，盐析作用增强，脱氢酶的活性下降，微生物本身活性受阻，新陈代谢作用减缓；其二可能是由于盐度的增加，细胞的溶胞作用加强，细胞组分大量释放。 3、氯离子对ESS的影响 研究发现，氯离子使ESS（污水处理中二沉池出水带走的悬浮物）增加。升

高的原因可能是由于：(1)高盐污水的理化性质。由于高盐污水是一个密度较高的分散溶液体系含多种有机物和无机物的复杂溶液体系，因此不容易沉降。(2)盐度促进细胞的分解。在高盐条件下，细胞很容易水解，其组分的释放也将使出水悬浮固体浓度增高。(3)与活性污泥微生态有关。在研究中发现，随着盐度的升高，微生物的生态组成发生改变。一个表现为原生动物的消失。 4、氯离子对污泥指数（SVI）的影响 氯离子使活性污泥的沉降性增强。随着盐度的增加，污泥SVI变小。而随着盐度的增加，镜检发现丝状菌的数量逐渐减少几乎消失。这必将造成污泥构型的改变，从而改变污泥的沉降性能。目前，国内外关于NaC1盐度对活性污泥沉降性能影响的程度和本质有不相同报道，甚至在NaC1盐度对污泥沉降性的利弊上结论也有分歧。 5、氯离子对系统指示微生物的影响 随着盐度的增加，原生动物减少直至消失。杨建等对活性污泥处理系统经盐度驯化前后生物相进行观察，发现驯化后污泥中钟虫、楯纤虫和丝状细菌均已消失，原因是这些微生物无法适应盐度的升高所致。 另外，氯离子的存在会使得COD的检测值偏高。 二、高浓度氯离子冲击进水的调试对策 1、驯化淡水微生物 研究认为，在盐度小于20g/L条件下，可以通过盐度驯化处理含盐污水。但是驯化盐度浓度必须逐渐提高，分阶段的将系统驯化到要求盐度水平。突然高盐环境会造成驯化的失败和启动的延迟。 2、利用适盐微生物 接种或者基因固定化适盐微生物处理高盐污水是一种有效的处理方法。此种方法可以处理超过3％的高盐污水，这是不同驯化法无法实现的。 3、减少污泥负荷 盐度降低生物降解的速率，因此负荷要相对减少。很多研究已经证明，在高盐环境下污泥指数降低，因此，不必担心过低负荷造成的污泥膨胀。

影响酶活性的因素

影响酶活性的因素 a.温度： 温度（temperature）对酶促反应速度的影响很大，表现为双重作用：（1）与非酶的化学反应相同，当温度升高，活化分子数增多，酶促反应速度加快，对许多酶来说，温度系数（temperature coefficient）Q10多为1～2，也就是说每增高反应温度10℃，酶反应速度增加1～2倍。（2）由于酶是蛋白质，随着温度升高而使酶逐步变性，即通过酶活力的减少而降低酶的反应速度。以温度（T）为横坐标，酶促反应速度（V）为纵坐标作图,所得曲线为稍有倾斜的钟罩形。曲线顶峰处对应的温度，称为最适温度（optimum temperature）。最适温度是上述温度对酶反应的双重影响的结果，在低于最适温度时，前一种效应为主，在高于最适温度时，后一种效应为主，因而酶活性迅速丧失，反应速度很快下降。动物体内的酶最适温度一般在35～45℃，植物体内的酶最适温度为40～55℃。大部分酶在60℃以上即变性失活，少数酶能耐受较高的温度，如细菌淀粉酶在93℃下活力最高，又如牛胰核糖核酸酶加热到100℃仍不失活。 最适温度不是酶的特征性常数，它不是一个固定值，与酶作用时间的长短有关，酶可以在短时间内耐受较高的温度，然而当酶反应时间较长时，最适温度向温度降低的方向移动。因此，严格地讲，仅仅在酶反应时间已经规定了的情况下，才有最适温度。在实际应用中，将根据酶促反应作用时间的长短，选定不同的最适温度。如果反应时间比较短暂，反应温度可选定的略高一些，这样，反应可迅速完成；若反应进行的时间很长，反应温度就要略低一点，低温下，酶可长时间发挥作用。 各种酶在最适温度范围内，酶活性最强，酶促反应速度最大。在适宜的温度范围内，温度每升高10℃，酶促反应速度可以相应提高1～2倍。不同生物体内酶的最适温度不同。如，动物组织中各种酶的最适温度为37～40℃；微生物体内各种酶的最适温度为25～60℃，但也有例外，如黑曲糖化酶的最适温度为62～64℃；巨大芽孢杆菌、短乳酸杆菌、产气杆菌等体内的葡萄糖异构酶的最适温度为80℃；枯草杆菌的液化型淀粉酶的最适温度为85～94℃。可见，一些芽孢杆菌的酶的热稳定性较高。过高或过低的温度都会降低酶的催化效率，即降低酶促反应速度。 最适温度在60℃以下的酶，当温度达到60～80℃时，大部分酶被破坏，发生不可逆变性；当温度接近100℃时，酶的催化作用完全丧失。 一般而言，温度越高化学反应越快，但酶是蛋白质，若温度过高会发生变性而失去活性，因而酶促反应一般是随着温度升高反应加快，直至某一温度活性达到最大，超过这一最适温度，由于酶的变性，反应速度会迅速降低。 热对酶活性的影响对食品很重要，如，绿茶是通过把新鲜茶叶热蒸处理而得，经过热处理，使酚酶、脂氧化酶、抗坏血酸氧化酶等失活，以阻止儿茶酚的氧化来保持绿色。红茶的情况正相反，是利用这些酶进行发酵来制备的。

活性污泥法微生物镜检

活性污泥法微生物镜检 化验——活性污泥法微生物镜检 标签：镜检图片钟虫轮虫 钟虫属原生动物：钟虫经常出现于活性污泥和生物膜中，钟虫大多数以细菌和有机颗粒为食。可作废水处理效果较好的指示生物之一。 轮虫是一种比较简单的后生动物：轮虫有腺体可分泌粘液，雌雄异体，雄心个体比雌性个体小得多。多数轮虫以细菌、霉菌、藻类、原生动物和有机颗粒为食。轮虫也是废水的生物处理过程中处理效果好的指示生物之一，当活性污泥中出现轮虫时，往往表明处理效果良好，但如数量太多，则有可能破坏污泥的结构，使污泥上浮. 线虫属后生动物的线型动物门：线虫有三种营养类型：1、腐食型，以动植物的残体及细菌为食;2、植食型，以绿藻和蓝藻为食;3、肉食形，以轮虫和其他线虫为食。线虫雌雄异体，生殖为卵生。线虫有好氧和厌氧的，兼性厌氧者在缺氧时大量繁殖。线虫是污水净化程度较差的指示生物之一。 活性污泥的指示生物： 活性污泥中的微生物，主要有细菌、原生动物和藻类三种，此外还有真菌、病菌等。微生物中细菌是分解有机物的主角，其次原生动物也有一定的作用。活性污泥中主要以菌胶团和丝状菌存在，游离的细菌较少。活性污泥中原生动物较多，经常出现的原生动物主要有钟虫类、盾纤虫、漫游虫、吸管虫、变形虫等。此外还有一些后生动物，如轮虫和线虫。可以所，活性污泥是一个广阔的微生物世界。对工艺管理者来说，应会识别微生物，并了解它对污水处理过程的指示作用。 下面是几钟生物相对活性污泥的指示情况： 1、活性污泥良好时出现的微生物主要有：钟虫类、盾纤虫、盖纤虫、累枝虫、聚缩虫、内管虫、独缩虫等吸附性原生动物。如果此类微生物占总数的80%以上，个体在1000个/mL以上的话，应该判断为具有高净化效率的活性污泥。

盐度对活性污泥处理的影响

盐度对活性污泥处理的影响 针对近几年的咸潮使沿海污水处理厂进水盐度的提高，试验研究盐度对活性污泥处理系统的综合影响。分别研究不同盐度驯化下活性污泥的生长、有机物降解和去除情况、A2O反应系统内溶解氧随时间的变化以及污泥沉降性等。 1 引言 进几年来，咸潮一直困扰珠江口地区人民的生活。咸潮发生时，某些城市自来水盐度超标4倍以上。同时由于海水倒灌进入污水管网，造成部分污水处理厂进水盐度明显提高且呈现大范围的波动，这给给污水处理厂工艺运行带来了很大的不利影响。珠江口海水盐度在2.686～25.722之间，秋冬季海水盐度一般都在高位。针对含盐污水的处理，国内外采用了各种处理工艺进行研究，主要有完全混合式反应器、滴滤池、渗滤器、延时曝气系统等。但是到目前为止，还没有一致的结论。为了尽量减少盐度对污水处理厂稳定运行的冲击，为此有必要研究盐度对活性污泥处理系统的综合影响。 2 试验方法 采用某市政污水厂的生活污水，用高盐海水、NaCl将进水配成0、5、10、15、20、25、30和35ｇ/Ｌ盐度水平。试验采用3个平行的A2O反应器，3个反应器接种等量的来自污水处理厂沉淀池的回流污泥，分别以3个不同值的进水CODcr浓度进行驯化，从高到低依次为：680mg/Ｌ、340mg/Ｌ、150mg/Ｌ。然后按逐渐升高的盐度对3个反应系统进行盐度驯化，待驯化稳定后进行试验。研究不同盐度驯化下活性污泥生长、有机物去除率及溶解氧浓度。试验保证污泥浓度基本相同，供养充足，温度控制在（25±2）℃。 3 试验结果与分析 3.1 盐度对活性污泥生长的影响 从图1可以看出盐度对活性污泥生长的影响。随着盐度的增加，各盐度驯化稳定运行系统的生长曲线的适应期变长、对数增长期的生长速率变慢、减速生长期的历时变长。适应期变长可能是由于接种到新鲜培养基上后，微生物并不能立即生长繁殖，要经过一定时间的调整和适应，以合成多种酶，并完善体内的酶系统和细胞的其它成分。而在高盐环境下酶的合成受到限制，合成速度下降或微生物产生新的酶系统，这些都要耗费时间。尽管在对数生长期微生物处在过剩的营养状态下，有最大的能量水平，以最大的速度生长。但对数增长期增

探究影响酶活性的因素实验报告(1)

探究影响酶活性的因素 」、探究温度对酶活性的影响 （一）实验原理（注：市售a-淀粉酶的最适温度约60 0C）： 1 ?淀粉遇碘后，形成紫蓝色的复合物。 2 ?淀粉酶可以使淀粉逐步水解成麦芽糖和葡萄糖，麦芽糖和葡萄糖遇碘后不显色。 （二）方法步骤： 1、取3支试管，编上号（A、B、C）,然后分别注入2mL可溶性淀粉溶液； 2、另取3支试管，编上号（a、b、c）,然后分别注入1mL新鲜淀粉酶溶液； 3、将装有淀粉溶液和酶溶液的试管分成3组，A和a试管放入热水（约60°C）、B和b放 入沸水，C和c放入冰块中，维持各自的温度5min ； 思考题1、不能只用不同温度处理淀粉溶液或酶溶液，这是为什么 4、分别将淀粉酶溶液注入相同温度下的淀粉溶液中，摇匀后，维持各自的温度5min ； 5、在3支试管中各滴入1-2滴碘液，摇匀后观察这3支试管中溶液颜色变化并记录； 思考题2、在试管A、B、C中分别能观察到什么现象 思考题3、通过上述实验，你能得出什么结论 思考题4、在上述实验中，自变量是什么无关变量是什么 思考题5、探究温度对酶活性的影响实验中是否可以用斐林试剂来检验实验结果 为什么 二、探究PH值对酶活性的影响 （一）实验原理：思考题6、请依据下面所列实验操作步骤，写出该实验的实验原理。

思考题7、请在上表中填入你所观察到的实验现象。 思考题8、通过上述实验，你能得出什么结论 思考题9、在上述实验中，自变量是什么无关变量是什么 思考题10、在设计影响酶活性的条件”实验中最关键的一步是什么 1.（多选）在证明酶的催化作用受温度影响的实验时，有学生取两支试管分别将淀粉溶液与唾 液混合后，分别将试管放在冰水、沸水中5min后，待试管冷却后分别加入3滴碘液，结果两支试管都变蓝，证明酶的催化作用需要适宜的温度。此实验的不足之处是

影响淀粉酶酶活性的因素

影响淀粉酶酶活性的因素 一、目的 了解淀粉在水解过程中遇碘后溶液颜色的变化。观察温度、pH、激活剂与抑制剂对淀粉酶活性的影响。 二、原理 人唾液中淀粉酶为α—淀粉，在唾液腺细胞中合成。在唾液淀粉酶的作用下，淀粉水解，经过一系列被称为糊精的中间产物，最后生成麦芽糖和葡萄糖。 淀粉→紫色糊精→红色糊精→麦芽糖、葡萄糖 淀粉、紫色糊精、红色糊精遇碘后分别呈蓝色、紫色与红色，麦芽糖、葡萄糖遇碘不变色。 唾液淀粉酶的最适温度为37－40℃，最适pH为。偏离此最适环境时，酶的活性减弱。 低浓度的氯离子能增加淀粉酶的活性，是它的激活剂。铜离子等金属离子能降低该酶的活性，是它的抑制剂。 三、试剂和仪器 1．碘液：称取2g碘化钾溶于5ml蒸馏水中，再加1g碘。待碘完全溶解后，加蒸馏水295ml，混合均匀后贮存于棕色瓶内。 2．1％淀粉溶液：称取1克可溶性淀粉放入小烧杯中，加少量蒸馏水做成悬浮液。然后在搅拌下注入沸腾的蒸馏水中，继续煮沸1分钟，冷后再加蒸馏水定容至100ml。 3．％的盐酸溶液 4．％的乳酸溶液。 5．1％的碳酸钠溶液。 6．％的氯化钠溶液。 7．％的硫酸铜溶液。 8．仪器：试管试管架吸管玻璃棒白磁板烧杯漏斗恒温水浴量筒冰浴四、操作步骤 1．淀粉酶液的制备：实验者先用蒸馏水嗽口，然后含一口蒸馏水于口中，轻嗽一、二

分钟，吐入小烧杯中，用脱脂棉过滤，除去稀释液中可能含有的食物残渣。最后将数人的稀释液混合在一起，再进行过滤，以避免个体差异。 2．pH对酶活性的影响 取4支试管，分别加入%盐酸（pH＝1），％乳酸（pH＝5），蒸馏水（pH＝7），与1％碳酸钠（pH＝9）各2毫升，再向以上四支试管中各加入2毫升淀粉溶液及淀粉酶液。混合摇匀后置于37℃水浴中保温。2分钟后，从蒸馏水试管中取出一滴溶液，置于白磁板上，用碘液检查淀粉的水解程度，待蒸馏水试管内的溶液遇碘不再变色后，取出所有的试管，各加碘液2滴，观察溶液颜色的变化。根据观察结果说明pH对酶活性的影响。 3．温度对酶活性的影响 取3支试管各加入3毫升2％淀粉溶液，另取三支试管，各加入1毫升淀粉酶液。将6支试管分为三组，每组中盛放淀粉溶液与淀粉酶液的试管各1支。三组试管分别置于0℃、37℃、70℃的水浴中，5分钟后将各组中的淀粉溶液到入淀粉酶液中，继续保温。2分钟后从37℃试管中取出一滴溶液，置于白磁板上，用碘液检查淀粉的水解程度，待37℃试管内的溶液遇碘不再变色后，取出所有的试管，各加碘液2滴，观察溶液颜色的变化。根据观察结果说明温度对酶活性的影响。 4．激活剂与抑制剂对酶活性的影响 取3支试管按下表的规定加入各种试剂。混匀后置于37℃的水浴中保温，1分钟后从1号试管中取出一滴溶液，置于白磁板上，用碘液检查淀粉的水解程度，待一号试管内的溶液遇碘不再变色后，取出所有的试管，各加碘液2滴，观察溶液颜色的变化。根据观察结果说明激活剂与抑制剂对酶活性的影响。

活性污泥中常见微生物

活性污泥中常见微生物 微生物在调试过程中起着很重要的指示左右，通过镜检而根据活 性污泥中的微生物可以发现该活性污泥的好差，其指示作用有： (1)着生的缘毛目多时，处理效果良好，出水BoD和浊度低。(如5小口钟 虫、八钟虫、沟钟虫、褶钟虫、瓶累枝虫、微盘盖虫、独缩虫)这些缘毛目的种类都固定在絮状物上，并随之而翻动，其中还夹杂一 些爬行的栖纤虫、游仆虫、尖毛虫、卑气管叶虫等，这说明优质而成 熟的活性污泥。 (2)小口钟虫在生活污水和丄业废水处理很好时往往就是优势菌 种。 (3)如果大量鞭毛虫出现，而着生的缘毛LJ很少时，表明净化作 用较差。 (4)大量的自由游泳的纤毛虫出现，指示净化作用不太好，出水 浊度上升。 (5)如出现主要有柄纤毛虫，如钟虫、累枝虫、盖虫、轮虫、寡 毛类时，则水质澄清良好，出水清澈透明，酚类去除率在90%以上。 (6)根足虫的大量出现，往往是污泥中毒的表现。 (7)如在生活污水处理中，累枝虫的大量出现，则是污泥膨胀、 解絮的征兆。 (8)而在印染废水中，累枝虫则作为污泥正常或改善的指示生物。 (9)在石油废水处理中钟虫出现是理想的效果。 (10)过量的轮虫岀现，则是污泥要膨胀的预兆。

(11)另在一些对原生动物不宜生长的污泥中，主要看菌胶团的大 小用数量来判断处理效果。 如何根据活性污泥中的微生物来判断污泥的状况？（I）活性污泥净化性能良好时出现的微生物有钟虫、累枝虫、楣纤 虫、盖纤虫、聚缩虫及各种后生动物及吸管虫类等固着性生物或匍匐 型生物，当这些生物的个数达到IOOO个∕mL以上，占整个生物个体数80%以上时，可以断定这种活性污泥具有较高的净化效果。 （2）活性污泥净化性能恶化时出现的生物有多波虫、侧滴虫、屋滴 虫、豆形虫等快速游泳的生物。这时絮体很碎约IooUm大小。严重恶化时只出现多波虫、屋滴虫。极端恶化时原生动物和后生动物都不 出现。 （3）活性污泥山恶化状态进行恢复时出现的生物为漫泳虫、斜叶虫、 斜管虫、尖毛虫等缓慢游泳型或匍匐型生物。（4）活性污泥分散解体时出现的生物为姑輸简变虫、辐射变形虫等 肉足类。这些生物出现数万个以上时絮体变小，使处理水浑浊。当发现这些生物剧增时可通过减少回流污泥量和送气量，能在某种程度上抑制这种现象。 （3）活性污泥膨胀时出现的微生物为球衣菌、各种霉菌等，这些丝 状微生物引起污泥膨胀，当SVl在200以上时，这些丝状微生物呈丝屑状。膨胀污泥中的微型动物比正常污泥少。（6）溶解氧不足时出现的微生物为贝氏硫黃细菌等。这些微生物适 于溶解氧浓度低时生存。这些微生物出现是，活性污泥呈黑色、腐败 发臭。 （7）曝气过量时出现的微生物，若过曝气时间持续很长时，各种变

废水处理活性污泥判断

三、污泥沉降比对活性污泥工艺运行的指导意义与研究 【摘要】活性污泥沉降比检测简单方便快捷，是检验活性污泥性能最重要的指标之一，本文首先介绍了沉降比的定义及检测主要事项，然后重点介绍了沉降比与MLSS、SVI、SRT、污泥回流比、营养液投加等的关系，揭示了污泥沉降比对活性污泥工艺运行的指导作用。 由于具有运行稳定，运行成本低，维护方便和处理效果好等优点，活性污泥一直以来都是应用最为广泛的污水处理工艺。 活性污泥法工艺运行中，有多种表征活性污泥活性的性能指标，比如，污泥沉降比（SV），污泥浓度（MLSS），污泥容积指数（SVI），生物相等；也有多种影响活性污泥活性的控制参数，比如，污泥龄（SRT）,溶解氧（DO），水温，PH值，食微比（F/M），原水成分，营养物质以及污泥污泥回流比等，以上这些参数的控制直接影响到活性污泥的活性，继而影响到整个工艺的处理处理效率，所以控制好以上指标，是活性污泥法污水处理工艺的关键。滨化集团股份有限公司污水处理厂就是采用活性污泥处理工艺，在实际运行中总结了多年的经验，以下主要是介绍污泥沉降比在活性污泥运行管理中的重要作用和指导意义。 1 污泥沉降比的定义 污泥活性主要由细菌和一些原生动物、后生动物以及丝

状菌构成，其中主导作用的是细菌，但是由于单个的细菌抵御外界环境变化的能力较弱，所以无数个细菌就会黏粘聚在一期，形成菌胶团，由于菌胶团较单个细菌个体大的多，所以其沉降性能较好，细菌形成菌胶团以后，可以防止被微型动物所吞噬，并在一定程度上免受污水中有毒物质的影响，菌胶团具有很强的吸附能力和氧化分解能力，会把污水中的杂质和微生物吸附到其上，形成活性污泥絮体，使得活性污泥具有很好的絮凝性，所以观察活性污泥的絮凝性和沉降性，就能简单的判断出活性污泥的性状，而观察活性污泥沉降性和絮凝性最好的方法就是污泥沉降比。 污泥沉降比是指取曝气池末端混合液1000mL，于1000mL，量筒中静沉30min后，沉淀的活性污泥体积占整个混合液的体积比例，单位为百分数%。 活性污泥沉降比是所有操作控制指标中最具有操作参考意义的，首先是检查简单方便，可在曝气池现场完成，其次是整个沉降过程中近似的反应了曝气池和二沉池的工作状况及活性污泥的沉降性。实际运行中，一般检查30min沉降比，即SV30，有时为了更精确的反应活性污泥的沉降性能，也会测更长实际，比如SV1h，SV6h等，实际中可根据运情况选择。 2 污泥沉降比检测的主要事项 由于污泥沉降比对于活性污泥性状判断至关重要，所以

污水处理中关于活性污泥的浅谈

【格林课堂】 一直以自己是环境工程专业的自称，但是从来没有在公司的网站上投稿过什么专业类的文章，说起来比较惭愧。主要是觉得自己才学疏浅，实在不敢在公司的这种对所有人公开的网站上面班门弄斧。但是最近看了伟大的数学家华罗庚的一篇文章后觉得班门弄斧才能有助于自身的提高，同时也希望借此能够加强与各位资深的前辈们交流工艺技术方面的东西。当然，这篇文章是比较初级的东西，写的是一些比较基本的入门的知识，如果你系统的学过但是理解不够深刻那么我希望你看完这篇文章后能够让你对水处理有一个重新的系统理解，如果你已经对水处理方面有一套自己独特的理解的话也希望你看完后能提出意见以供我学习，让我改进。 我个人研究比较多的方向是生物处理，对于水处理这个专业而言，生物处理也算比较核心的一块吧。所以我们就来简单的谈谈生物处理吧。 说起水处理，不得不说最初的发现过程，让我们先来对“活性污泥”进行一个简单的认识吧。将经过沉淀处理后的生活污水注入沉淀管（或者适宜的器皿）中，然后注入空气对污水加以曝气，并使生活污水保持下列条件;水温在20℃左右，水中溶解氧值介于1—3mg/L。pH在6—8之间，每日保留沉淀物，更换部分污水，注入经过沉淀处理后的新鲜生活污水，这样的操作持续一段时间（10天到2周）后，在污水中形成一种呈黄褐色絮凝体状的群体，这种絮凝体易于沉降与水分离，污水已得到净化处理，水质澄清，这种絮凝体是由大量繁殖的以细菌为主体的微生物所构成，是一种生物性污泥，它就是“活性污泥”。希望各位看完这篇文章后能想想这个过程是什么。留一个问题作为悬念，接下来就开始我们的正式话题。生物处理篇： 活性污泥M的组成分为四个部分，具有代谢功能活性的微生物群体Ma、微生物内源代谢自身氧化的残留物Me、由原水挟入附着的难降解的有机物Mi、由原水挟入附着的生物表面的无机物Mii。 即 M=Ma+Me+Mi+Mii。 活性污泥的主体组成部分是具有活性的微生物。接下来整个活性污泥系统我都将围绕微生物来讨论。 微生物的组成：其中包括细菌，原生动物后生动物等等。当然这其中组成主体部分是细菌，细菌的种类比较多，主要类型有假单胞菌属、分枝杆菌属、芽孢杆菌属等等。原生动物和后生动物也会出现，他们主要是吞噬细菌进一步净化水质。所以原生动物的出现是衡量一个生物反应器内处理水水质的一个指标，随着混合液中的水质的改善而改变。当混合液的水质欠佳时，出现肉足虫类，如根足变形虫。混合液水质进一步改善后便开始出现游泳性纤毛虫，如草履虫。当活性污泥菌胶团达到稳定成熟时，此时出现以固着型纤毛虫为主的原生动物如钟虫等。根据这个，我们可以对原生动物进行镜检，这是判断评价处理水质优异和活性污泥质量的一个重要手

活性污泥微生物镜检解析(附图)

活性污泥微生物镜检解析（附图）一、微生物镜检概述 在活性污泥中占大多数的细菌在进行显微镜观察时有诸多不便，而其中的原后生动物多以单体存在，且以游离细菌作为捕食对象，在活性污泥控制参数及环境变化时，其种类、数量、丰度等变化可用以指示活性污泥性状。 1、镜检注意事项 1）取样 于曝气池末端采样。因为在活性污泥中原后生动物种群在曝气池首端常见的为非活性污泥类原生动物占优势，中段是中间性活性污泥原生动物占优势，而末端的最终原生动物以何种类占优势决定了活性污泥生物相所处功能性状。 2）采样样品应为泥水充分混合液；生物相观察用样品不可与其他样品混合。 3）取样器要洗涤干净；样品绝不可放入冷藏、冷冻箱内，需进行保存，应该常温下操作并尽早观察。 2、原后生动物分类 1）原生动物 通常为单细胞，没有细胞壁，但有分化的细胞器。通常于水体中常见的有鞭毛纲、肉足纲、纤毛纲（原吸管纲并入）三大类。 鞭毛纲：具有一根或多根鞭毛，一般统称为鞭毛虫。包括滴虫、侧跳虫、波豆虫、眼虫、内管虫等。

肉足纲：其机体仅有细胞质形成的一层薄膜，体型较小，大多无固定形态。包括变形虫、太阳虫等。 纤毛纲：身体表面具有纤毛，并以纤毛作为运动和摄食的细胞器。分为游泳型和固着型。包括喇叭虫、斜管虫、豆形虫、肾形虫、草履虫、漫游虫、楯纤虫、裂口虫、扭头虫；钟虫、独缩虫、聚缩虫、累枝虫、盖纤虫等。 2）后生动物 原生动物以外的多细胞动物，其中微型后生动物需要借助显微镜予以观察。这类包括轮虫、线虫、寡毛类动物、浮游甲壳动物。

3、生物相变迁 活性污泥形成过程中生物相变化情况 二、常见原后生动物一览 在活性污泥系统中，根据对活性污泥是否有利将原生动物分为非活性污泥类原生动物、中间性活性污泥类原生动物和活性污泥类。

活性污泥生物相对污水处理指导作用

活性污泥生物相对污水处理指导作用 1 摘要：在污水处理系统运行过程时可通过对活性污泥中生物相观察来了解处理系统的运行状况,并根据观察的情况及时调整处理系统的控制因素,促使有利于氧化分解污水中有机物质的微生物生存。目前在污水处理系统运行管理中对生物相观察,已越来越受到运行管理人员的重视。 关键词：活性污泥生物相观察污水处理运行管理 1、引言 活性污泥法污水处理系利用活性污泥中的微生物在人工供氧的条件下,将污水中的有机物降解氧化为Ｈ20,ＣＯ2、ＰＯ3-4、ＮＨ3,—Ｎ、Ｈ2Ｓ等无机物,同时微生物利用分解代谢过程中释放的能量将分解代谢过程中的中间代谢产物合成为新的细胞质组成部分,使微生物自身生长繁殖。由此可见,在污水生化处理中都是通过处理系统内的活性污泥微生物的代谢活动,将污水中的有机物氧化分解为无机物,从而得以净化的。在污水处理过程中,微生物和它所处的处理系统环境条件(如温度、酸碱度、营养物质、毒物浓度和溶解氧等)是相适应的,在处理系统环境条件发生变化时,微生物的种类、数量及其活性也会随之发生相应的变化。在一定程度上生物相能反映污水处理系统的处理质量及运行状况。因此,在污水处理系统运行过程时可通过对活性污泥中生物相观察来了解处理系统的运行状况,并根据观察的情况及时调整处理系统的控制因素,促使有利于氧化分解污水中有机物质的微生物生存。目前在污水处理系统运行管理中对生物相观察,已越来越受到运行管理人员的重视。 2、活性污泥的生物相观察方法 活性污泥生物相系指活性污泥中微生物的种类、数量、优势度及其代谢活力等状况的概貌。污泥中的微生物和它所处的处理系统环境条件是相适应的,在处理系统的环境条件发生变化时,微尘物的种类和数量及其活性也会产生相应的变化,通过对活性污泥的生物相观察来了解污泥中的微生物生长、繁殖和代谢活动以及它们之间的演替情况,可直接反映污水处理设施的运行状况及处理的效果。 活性污泥的沉降性能观察,先取曝气池中的新鲜活性污泥,盛放到100毫升量筒中。静置5—15分钟后观察在静置条件下污泥的沉降速率,沉降后泥水界面是否分明,上清液是否清澈透明。 活性污泥的生物相观察一般通过光学显微镜来完成。先用低倍数光学显微镜观察污泥絮体的大小、形状、结构紧密程度,再转用高倍数显微镜观察污泥絮粒中的菌胶团细菌与丝状细菌的比例、絮粒游离细菌的多寡以及微型动物的状态,最后用油镜观察染色的涂片,分辨细菌的种类和观察细菌的情况。 3、运行状态下的活性污泥的生物相观察与控制 在污水处理系统运行过程中,我们除了利用物理、化学手段来测定活性污泥性质外,还可以通过观察污泥的生物相来监视污水处理的运行状态,以便及早发现异常情况,及时采取适当的对策,保证运行稳定,提高处理效果。 对污水处理系统的活性污泥生物相观察着重从如下几个方面观察。 3.1活性污泥的结构 活性污泥絮粒的大小、形状、紧密程度、构成絮粒的菌胶团细菌与丝状菌的比例及其生长情况能很好地反映污水处理状况。 活性污泥的污泥絮粒大、边缘清淅、结构紧密,呈封闭状、具有良好的吸附和沉降性能。絮粒以菌胶团细菌为骨架,穿插生长一些丝状菌,但丝状菌数量远少于菌胶团细菌,未见游离细菌、微型动物以固着类纤毛虫为主,如钟虫、盖纤虫、累枝虫等;还可见到木盾纤虫在絮粒上爬动,偶尔还可看到少量的游动纤毛虫等,轮虫生长活跃。这是运行正常的污水处理设施的活性污泥生物相,表明污泥沉降及凝聚性能较好,它在二沉池能很快和彻底地进行泥水分离,处理出水效果好。在形成